2025, Vol. 46
当前塑料产量逐年递增, 然而受到废弃物回收管理制度和技术手段的限制, 只有小部分的塑料废物被回收, 大量塑料垃圾不可避免地流入了自然环境. 废弃塑料在环境作用下会破碎、裂解为细小的塑料, 其中粒径 < 5 mm的塑料微粒称为微塑料[1, 2]. 微塑料可以通过水循环和大气循环进入土壤、水体和大气系统. 从近岸到深海, 从遥远的岛屿到极地地区, 目前地球上几乎所有地方都发现了微塑料的踪迹.
河流作为海洋微塑料传递运输的主要媒介之一, 承载其在空间中移动的重要作用. 河流被认为是微塑料污染的研究热点. 有研究表明, 河流向海洋输送了110万~240万t塑料, 并且未来几十年将呈指数增长[3, 4]. 同时, 河流沉积物在微塑料污染既是“汇”又是“源”[5]. 微塑料表面的静电力容易吸附水中悬浮颗粒, 颗粒通过物理、化学和生物沉降进入沉积物中积聚. 然而, 当环境条件发生变化时, 河流沉积物中的微塑料通过絮凝、沉淀和解吸等方式再次释放到表层水体中[6]. 低密度微塑料在河流表层水中普遍存在, 而高密度微塑料越来越多地流向河流沉积物[7]. 微塑料积聚在河流沉积物中会导致潜在的环境风险, 这增加了底栖生物吸收它们的可能性[8, 9].
由于河流水文气候和水动力因素, 如降雨、径流量和季风等的影响, 河水和沉积物中微塑料分布呈现出显著的时间变化, 不同采样时间下淡水河流中的微塑料丰度存在显著的时空变异性. 在丰水期初期, 降水会导致在枯水期时积聚在陆地上的微塑料被冲入河流环境[10, 11]. 降雨越大, 地表径流的侵蚀作用越强, 塑料运输量越大. 此外, 在降雨过程中, 城市雨水径流输送的大粒径塑料逐步破碎、裂解为小粒径的微塑料颗粒, 最终导致河流环境中微塑料丰度增大. 然而, 也有研究表明, 微塑料与降雨之间存在负相关关系, 原因在于降雨事件可能稀释河流中的微塑料丰度[12].
目前, 我国河流微塑料的研究集中在长江流域、珠江流域和部分发达城市的河流, 主要为人类活动集中且经济较为繁荣的地区. 然而, 目前关于西北城市河流中的微塑料污染研究仍然较少, 缺乏对于其微塑料污染时空分布和风险评估的系统研究. 渭河地处西北, 是黄河第一大支流. 关中平原是渭河干流的主要流经地. 渭河流域关中段是典型的城市河流, 其沿岸聚集了全省人口的2/3, 是陕西省的政治、经济和文化枢纽. 本文以渭河流域关中段表层水和沉积物为研究对象, 分析微塑料丰度、形态特征和生态风险, 初步揭示其时空分布格局, 并综合评价微塑料污染特征, 以期为内陆流域微塑料污染的研究及防治提供参考.
1 材料与方法 1.1 研究区概况渭河流域关中段属于大陆性气候区, 冬暖夏凉, 四季分明. 在降水量分布上, 由于地形地貌的巨大差异, 导致流域内降水量时空分布不均. 空间分布上, 降水量依地形地势呈现自南向北逐渐减少, 表现为山区多于平原. 时间分布上, 年际变化明显. 枯水期通常发生在1月或者12月, 而丰水期通常发生在7~9月. 丰水期的降水量占年降水总量的60%左右. 现场调研时发现渭河流域关中段塑料废弃物污染严重, 特别是大量废弃的生活垃圾以及农业生产中使用的大棚、地膜等. 因此, 开展多环境介质中微塑料污染分布特征及风险评估研究, 具有重要实际应用价值.
分析渭河的水文地质条件和人类活动情况, 根据陕西省河流省界水质监测断面设置和采样原则, 在渭河流域关中段选择20个典型采样点. 分别于两个具有代表性的时间：2022年12月（枯水期）和2023年7月（丰水期）进行沉积物采样, 其中干流和支流分别采集9个和11个样品. 根据采样点的分布情况, 将整个流域划分为干流（S1~S9）和支流（T1~T11）. 具体划分为上游、中游、下游：上游（S7~S9, T9~T11）、中游（S4~S6, T4~T8）和下游（S1~S3, T1~T3）. 采样点位布设如图 1所示.
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图 1 采样点示意 Fig. 1 Sampling sites |
每个采样点位使用25 L不锈钢采水器采集深度为0~15 cm的表层水样, 随后用500目不锈钢滤网过滤表层水. 将滤网上的滤料用冲洗瓶冲洗储存至棕色无菌玻璃瓶中. 对于沉积物, 在研究区域主要河流近岸采集处选择50 cm×50 cm样方, 使用抓斗式采泥器采集1 kg表层10~15 cm深度范围的河岸带沉积物样品. 保存于铝箔袋中.
将采集来的表层水真空抽滤至0.45 μm玻璃纤维滤膜上. 用镊子将干燥后的滤膜置于干烧杯中. 添加0.05 mol·L-1的FeCl2溶液和30% H2O2溶液各20 mL. 用铝箔封口后在60℃、120 r·min-1下的摇床中振荡24 h. 完全消解后, 向溶液中加入饱和的NaCl溶液（ρ=1.2 g·cm-3）, 搅拌3 min并静置24 h. 将静置后的上清液转真空抽滤至0.45 μm的玻璃纤维滤膜上, 恒温干燥后待测.
对于沉积物处理, 将采集的沉积物样品置于阴凉处, 在室温下自然风干, 将沉积物粉碎后剔除样品中的石块和较大的塑料及植物体. 加入0.05 mol·L-1的FeCl2溶液和30% H2O2溶液各20 mL, 用铝箔封口后在60℃、120 r·min-1下的摇床中振荡24 h. 之后在消解完全的溶液中加入饱和的NaI溶液, 静置24 h. 将静置后的上清液真空抽滤至0.45 μm的玻璃纤维滤膜上, 恒温干燥后待测.
微塑料的丰度、分类及形状特征采用体视显微镜分析并计数. 将所有疑似微塑料颗粒用显微共聚焦拉曼光谱仪（LabRAM HR Evolution, France）进行鉴定. 显微拉曼光谱采集波数范围为130~4 000 cm-1, 激光波长为785 nm, 曝光时间2 s. 将每个样品的谱图与标准样品谱图对比, 根据样品的特征峰位置以及与标准谱图匹配度大于80%, 即可判定为微塑料.
1.3 生态风险评估 1.3.1 污染负荷指数污染负荷指数（pollution load index, PLI）能够根据环境中的实际丰度表征各采样点及整体研究区域中的微塑料污染程度. 计算公式如下：
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式中, CF为微塑料的污染系数（contamination factor）, ci为采样点微塑料的实测值, cni为微塑料丰度的背景值, 本研究选择采样点中记录的微塑料最低丰度（表层水中丰度为1.02 items·L-1, 沉积物中丰度为180.3 items·kg-1）分别作为水体和沉积物中的背景值. PLI为采样点微塑料的污染负荷指数, PLIzone为整个研究区微塑料的污染负荷指数. PLI的生态风险等级标准为：PLI < 1表明没有污染, 生态风险可以忽略；1 < PLI ≤ 2（轻度）, 2 < PLI ≤ 3（中度）, 3 < PLI ≤ 4（中至高）, 4 < PLI ≤ 5（高）, PLI > 5（严重）.
1.3.2 物种敏感度分布法物种敏感度分布法（species sensitivity distribution, SSD）基本原理是通过来自同一栖息地的多个物种对特定压力源的敏感性, 结合统计分布模型, 来描述不同的物种对特定压力源的敏感度.
SSD模型可通过急性毒性数据或慢性毒性数据, 采用不同的数学模型拟合而成. 急性数据包括50%有效浓度（EC50）和50%致死浓度（LC50）, 而慢性数据包括无观测效应浓度（NOEC）、最低无效应浓度（LOECs）和最高无效应浓度（HONEC）. 选择5%的危险浓度（hazardous concentration for 5% of species, HC5）作为评估标准. 即在HC5阈值下, 能够保护95%的物种不受影响. 通过SSD曲线计算出HC5, 即把不同物种对于微塑料的毒理数据拟合成曲线, 然后于受影响物种比例5% 位置处求得微塑料丰度. PNEC由HC5除以评价因子（assessment factor, AF）得出. 计算公式如下[13]：
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本研究收集的毒理学数据包括3个营养级别生物且至少含3个物种的长期无效应浓度值. 因此, 可取AF值为5.
本研究中使用慢性毒性终点无观测效应浓度NOEC作为毒性数据. 使用WOS、ScienceDirect和SpringerLink等网站收集淡水中的微塑料毒性数据, 对于单位不同的数据, 如已有研究以质量/体积作为毒性值单位, 将其转化为颗粒数/体积, 确保毒性数据的标准化. 方法为：假设微珠为球形, 碎片和纤维分别为圆片和圆柱形, 通过以下公式进行转化 [14]：
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式中, 丰度以颗粒数量/体积表示；ρB为以质量/体积为单位表示的微塑料丰度；d为微塑料的密度；r为微珠、碎片和纤维微塑料的半径；l为碎片厚度和纤维微塑料的长度. 以质量/体积为单位的微塑料毒性研究中, 均提供了关于微珠和碎片微塑料半径和纤维微塑料长度的信息. 需要强调的是, 不同丰度单位间的换算可能导致计算结果与实际数值之间存在偏差, 从而在一定程度上影响曲线拟合的准确性. 未来随着微塑料毒理学研究相关标准的逐步建立, 这种影响将越来越小.
最终收集6门13科共16个水生生物数据. 毒性数据如表 1所示. 毒性数据通过了Anderson-Darling检验、Cramer von Mises检验和Kolmogorov-Smirnov正态检验. SSD曲线以lg（慢性毒性值）作为自变量x, 以对应的累计频率FR为因变量y, 利用对数正态分布模型拟合而成. FR计算方法为：
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表 1 微塑料物质对淡水水生生物毒性数据 Table 1 Toxicity data of microplastic substances on freshwater aquatic organisms |
将lg（慢性毒性值）从小到大进行排序, 确定其秩次R（数值最小的秩次为1, 次之秩次为2, 依次排列, 如果有两个或两个以上物种的数值相同, 将其任意排成连续秩次）, 依据下列公式计算物种的慢性累计频率FR：
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式中, FR为累计频率, %；R为毒性值的秩次, 无量纲；f为频数, 指毒性值秩次R对应的物种数. 将毒性数据与累计频率FR通过上述几种常见的拟合模型进行拟合. 依据模型拟合的决定系数（R2）和均方根（RMSE）, 确定最优拟合模型. 常见模型拟合结果如下：Log-logistic（R2=0.95, RMSE=0.053）、Log-normal（R2=0.97, RMSE=0.044）和BurⅢ（R2=0.96, RMSE=0.052）. 因此, 选择拟合优度最好的Log-normal拟合SSD曲线. 其表达式如下：
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式中, X为环境浓度, X0、w和xc为函数的3个不同参数.
1.4 数据处理与分析流域表层水中微塑料丰度单位用“items·L-1”表示, 沉积物中微塑料丰度单位用“items·kg-1”表示, 使用ArcGIS 10.8绘制采样点分布图；使用Origin 2021和Microsoft Excel进行数据统计和绘图；使用IBM SPSS 26中的Shapiro-Wilk检验来确定数据是否具有正态性. 显著性分析采用独立样本t检验和单因素方差分析（one-way ANOVA）, P < 0.05时表示数据具有显著差异性.
1.5 质量控制在整个研究过程中, 尽量避免使用塑料制品. 取样和实验室操作过程中使用了棉质实验室外套和丁腈手套. 玻璃器皿用肥皂清洗, 所有取样装置用Milli Q水彻底冲洗3次, 并用铝箔覆盖. 实验前, 用无尘纸蘸取乙醇溶液擦拭超净台表面3次. 所有实验室程序, 包括制备、消化和过滤, 都在通风橱中进行.
为了确定实验中使用的试剂和实验室的空气环境对结果的影响, 进行了空白对照（阴性对照）. 在0.45 μm的空白滤纸上进行真空过滤. 实验室中的空气在用于样品的相同工作站上过滤60 min. 在空白对照中, 在任何滤纸上都没有发现微塑料, 这表明实验室环境对实验结果的影响可忽略不计. 误差评价采用相对标准偏差（RSD）, 最大值≤20%. 通过对每个样品重复两次以上的观察程序来验证实验室检测测量, 以确保数据的稳定性和一致性. 使用标准微塑料聚合物样品进行回收实验, 包括PP、PE和PVC. 将3种粒径从0.5~5 mm的不同微塑料聚合物添加到超纯水和沉积物中（处理过的干燥沉积物）. 超纯水和沉积物的回收率分别为94.8%和93.5%, 满足实验要求.
2 结果与讨论 2.1 微塑料时空分布特征渭河流域关中段所有采样点位的水体和沉积物中, 均检测出微塑料. 不同点位的微塑料丰度数据如图 2所示.
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图 2 微塑料的时空分布特征 Fig. 2 Spatial and temporal distribution characteristics of microplastics |
水体中, 枯水期微塑料丰度为（2.96±0.84）~（10.32±1.33）items·L-1, 平均值为（5.86±1.41）items·L-1；丰水期微塑料丰度为（1.02±0.36）~（6.24±2.71）items·L-1, 平均值为（3.67±1.36）items·L-1. 枯水期渭河微塑料的数量丰度显著高于丰水期（P < 0.05）. 样点S2、S6、S7、S8和T5枯水期微塑料含量是丰水期的2.0~4.8倍. 枯水期河流水动力条件平稳, 水体扰动少且存在垂向速度梯度, 使得大部分微塑料集中于河流表面. 丰水期频繁的降雨事件会加剧水体的湍流扰动, 并导致了水体与河床沉积物之间的介质交换作用, 使得表层水的微塑料丰度降低. 同时, 丰水期大量降水会稀释水体中微塑料丰度[30]. 微塑料空间分布具有变异性. 微塑料丰度较高的采样点几乎均位于人类活动较密集的地区. 两水期中, 样点S8中微塑料含量均较高. 原因在于S8位于渭河第一大流经城市——宝鸡市, 人类活动程度高. T9在丰水期的微塑料丰度最高, 原因是T9岸边分布有许多农田, 农业生产活动会使用大量大棚、农业薄膜等. 丰水期大量降雨会使得农田中大量塑料碎片进入河流水体中. 在枯水期, 由于水流流速较低, 微塑料可与水体中的污染物较为充分接触, 从而增加了微塑料对污染物的吸附概率. 微塑料与污染物异质聚集并沉降至沉积物中累积. 除微塑料本身的污染程度高之外, 其所携带的污染物造成的生态风险也是不容忽视的.
在沉积物中, 枯水期中微塑料丰度在（220±46）~（2 840±561）items·kg-1, 平均值为（1 162±629）items·kg-1；在丰水期, 微塑料丰度为（180±46）~（1 200±561）items·kg-1, 平均值为（580±231）items·kg-1. 与丰水期相比, 枯水期渭河沉积物微塑料的丰度显著高于丰水期（P < 0.05）. 沉积物微塑料丰度在不同水期存在差异的主要原因为水文因素, 包括降水量和流速. 一方面, 丰水期降水频繁, 这会扰动河流底部沉积物, 造成沉积物中微塑料再悬浮并转移至底层或中层水体中, 从而减少沉积物微塑料丰度. 另一方面, 沉积物表层的微塑料可能在丰水期湍急的水环境中难以留存, 而枯水期较低的流速易使微塑料在沉积物中保留[31]. 空间分布上, 枯水期流域沉积物微塑料丰度大小呈现出：下游 > 中游 > 上游, 丰水期丰度大小则呈现出：中游 > 下游 > 上游. 两个水期沉积物中微塑料空间分布呈现出不一样的特点, 原因可能是某些采样点实施了沉积物清淤工作, 减少了其中的微塑料丰度.
与国内外其他流域的研究相比, 渭河流域关中段表层水的微塑料丰度[平均值为（5.8±1.5）items·L-1]处于中等水平, 高于德国易北河（0.005 7 items·L-1）[32]、法国塞纳河（1.9~5.5 items·L-1）[33]. 与国内河流相比, 高于长江流域的赣江（0.407 items·L-1）[34]、黄河流域的湟水河[（3.48±0.80）items·L-1][35], 远低于珠江（广州段）（19.86 items·L-1）[36]和苏州河[（14.40±5.10）items·L-1][37]. 此外, 渭河作为黄河中游的支流, 微塑料丰度远低于黄河下游河口[38]. 有研究表明, 与中层和底层相比, 水柱中的表层水的微塑料储量更少[39], 因此仅仅收集表层水中的微塑料数据可能会导致对水柱中微塑料丰度的低估. 未来还需对亚表层、中层和底层水样进行更多的研究. 沉积物则不同, 渭河流域关中段沉积物微塑料丰度平均值为（1 218.5±372.8）items·kg-1, 处于较高水平（表 2）, 表明沉积物中受到了较多人为活动干扰.
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表 2 国内外河流表层水和沉积物中微塑料的丰度1） Table 2 Abundance of microplastics in surface water and sediment of rivers both domestically and internationally |
2.2 微塑料形态特征及组成 2.2.1 微塑料粒径与形状分布
微塑料粒径与形状分布如图 3所示. 在粒径分布上, 流域表层水中粒径较小的微塑料（< 0.5 mm和0.5~1 mm）占主导地位（枯水期为48.43%和34.15%, 丰水期为41.33%和35.60%）, 其次是1~2 mm（枯水期为13.16%, 丰水期为17.50%）和2~5 mm（枯水期为4.26%, 丰水期为5.56%）. 流域沉积物中粒径较小的微塑料（< 0.5 mm和0.5~1 mm）占主导地位（枯水期为71.27%和19.43%, 丰水期为72.01%和13.95%）, 其次是1~2 mm（枯水期为6.33%, 丰水期为10.08%）和2~5 mm（枯水期为2.97%, 丰水期为3.96%）. 与表层水类似, 沉积物中观察到微塑性颗粒的丰度占比随粒径的增大而减小（表 3）.
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图 3 各采样点表层水和沉积物中微塑料粒径及形状组成 Fig. 3 Size composition and shape composition of microplastics in surface water and sediments |
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表 3 表层水和沉积物中微塑料的粒径和形状占比/% Table 3 Percentage of microplastics particle sizes and shapes in surface water and sediments /% |
在4个粒径范围内, 微塑料的数量丰度在枯水期和丰水期都具有相似的分布模式. 总的来说, 微塑料粒径的季节性变化模式没有实质性改变. 在枯水期, 丰水期微塑料的最大粒径占比（2~5 mm）高于枯水期, 小粒径（< 0.5 mm）所占比例低于枯水期（P < 0.05）. 这表明微塑料在丰水期降解率更低. 较大的塑料分解成较小的微塑料是各种环境作用的结果, 如波浪作用、紫外线辐射和微生物降解. 枯水期平均气温更高, 且紫外线照射时间更长, 而温度和紫外线照射在塑料破碎裂解中起着重要作用. 此外, 枯水期流量较小, 较小的微塑料会更多留在上层水柱中. 而丰水期较小的微塑料更容易被水流和风从河岸向下游迁移并运送到周围环境中.
2.2.2 微塑料颜色与组成分布将微塑料颜色划分为有色、白色、透明和黑色这4类, 如图 4所示. 颜色不仅有助于识别微塑料的可能来源, 还能够帮助分析其可能的危害[49].
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图 4 各采样点表层水和沉积物中微塑料颜色组成 Fig. 4 Color composition of microplastics in surface water and sediments |
表层水微塑料主要以彩色和白色为主, 彩色占比分别为枯水期（31.97%）和丰水期（35.66%）. 彩色微塑料占比较大, 表明微塑料污染具有多源性, 包括农业、工业以及服装和包装在内的日常用品产生的有色塑料废物是彩色微塑料的重要来源. 彩色的塑料碎片与捕猎者的食物类似, 更易被鱼类和浮游动物等水生生物误食, 危害其生长发育安全[50]. 其次是白色的微塑料, 在水体中占比分别为33.74%（枯水期）和29.82%（丰水期）.
沉积物中颜色分布以透明（枯水期：38.04%；丰水期：43.15%）和有色（枯水期：26.94%；丰水期：22.48%）为主. 值得注意的是, 丰水期沉积物中黑色微塑料占比较高（20.67%）. 黑色微塑料常见于交通工具上磨损脱落的橡胶[24], 丰水期充沛的降雨可能会携带大量陆地上的橡胶到河流中沉积. 透明微塑料可能来源于透明塑料袋、尼龙网、农业大棚和覆膜等磨损破碎.
共检测到聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）、聚苯乙烯（PS）、聚对苯二甲酸乙二醇酯（PET）、聚氯乙烯（PVC）和聚酰胺（PA）这6种类型的合成聚合物. 聚合物占比如图 5所示, 典型聚合物拉曼图像如图 6所示[51].
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图 5 渭河流域关中段不同水期的微塑料聚合物组成 Fig. 5 Composition of microplastic polymers in the Guanzhong section of the Weihe River Basin during different water periods |
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图 6 主要聚合物的拉曼光谱 Fig. 6 Raman spectroscopy of the main polymers |
表层水中以PE（枯水期：40.21%；丰水期：22.99%）和PP（枯水期：29.09%；丰水期：20.69%）为主. 总体而言, 聚合物类型在丰水期比枯水期更丰富. 根据研究结果, 尽管PET（1.38 g·cm-3）、PVC（1.38~1.41 g·cm-3）和PA（1.14~1.15 g·cm-3）的密度高于水, 但与其他低密度塑料（如PP、PE）相比, 这些聚合物在表层水样中被鉴定出来. 这可以归因于河流的水动力条件, 这可能会导致湍流引起较致密聚合物的再悬浮. 此外, 水样中纤维微塑料含量高, 而纤维通常由PET和PA构成, 这也会导致这些高密度聚合物出现在表层水中.
在沉积物中, PE（枯水期：39.60%；丰水期：38.50%）和PP（枯水期：28.60%；丰水期：22.00%）所占比例最高. 枯水期, 河流径流量低, 水流湍流小. 较轻的聚合物, 如PE和PP的比例可能较高, 而在丰水期, 高流速有利于微塑料颗粒的远距离迁移, 这有利于微塑料从源头转移. 此外, 陆地上的微塑料很容易通过地表径流被冲入河流系统, 导致丰水期沉积物微塑料种类更多样. 沉积物聚合物类型以PE、PP等低密度聚合物为主, 原因在于微塑料在沉积过程中, 塑料表面不断风化、老化, 且能吸附周围环境中的有机物, 促进了其表面微生物的增殖, 使得整体密度增大, 更多向沉积物迁移. 同时风、浪、流引起的湍流会导致水柱中更多地垂直运动, 促进了微塑料的沉积作用[52]. 另外, 在某些情况下, 生物膜也可能降低微塑料的密度, 将密度更大的塑料颗粒（如PET）从较深的层次带到表层沉积物中. 这也从侧面反映了河流沉积物是微塑料重要的“汇”, 记录了其长期积累的微塑料水平. 此外, 沉积物与表层水中微塑料形态与聚合物组成的相似性再次表明, 在渭河流域关中段, 农业生产、渔业活动和日常消费活动是微塑料的主要来源.
人为活动的输入是微塑料最有可能的来源. 表层水中的微塑料类型的多样性表明排水输入的污染来源的多样性. PE和PP是表层水微塑料中观察到的主要类型. 以往的研究表明, PE和PP也是表层海水中微塑料的主要成分[53]. PE材质轻便、价格低廉, 因此被广泛应用于农用薄膜、塑料棚、塑料袋等生产生活用品中[41]. 渭河中颗粒状、薄膜状的PE和PP主要由上述物品的破碎产生, 而线型PE主要为白色、透明和绿色. 据推测, PE的主要来源是渔网、绳索和其他工具, 这些工具在渔业和捕鱼活动中被丢弃和磨损. PET是一种脂肪族聚酯, 用于生产日常用品, 包括衣服、地毯和其他家用纺织品, 它在合成纤维产量中占60%左右[54]. PS主要被应用在泡沫塑料中, 而PVC则是下水管道、鞋底、电线电缆等的主要组成部分. PA常用于制造较高强度和柔韧性的物品, 广泛用于渔业活动中的渔网、纺织品、安全带和安全气囊等. 考虑到塑料在水生系统中的毒性差异, 少量的PVC可能比大量的PP和PE毒性更大. 具有高毒性的微塑料是风险评估中不可忽视的因素[55].
2.3 微塑料分布影响因素分析采用主成分分析（PCA）分别研究了两个时期中, 表层水和沉积物中微塑料丰度、粒径、形状和颜色之间的关系（图 7）. PCA将微塑料赋存形态中的变量数量减少为两个主成分（PC）, 总方差分别为61.20%和67.2%. 在枯水期, PC1的贡献率为44.5%, 其中白色、< 0.5 mm和颗粒占主导地位；PC2的贡献率为16.7%, 以1~2 mm、黑色为主. 对于丰水期, PC1的贡献率为47.7%, 其中白色和纤维占主导地位；PC2的贡献率为19.5%, 以 < 0.5 mm、黑色和丰度为主.
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图 7 微塑料形态特征主成分分析结果 Fig. 7 PCA results of morphological characteristics of microplastics |
PCA结果表明, 水体和沉积物中微塑料来源类似, 整体上具有受本地输入影响的明显特征. 小粒径（< 0.5 mm和0.5~1 mm）微塑料粒径与丰度之间存在显著正相关性（P < 0.05）. 相比之下, 较大的微塑料（2~5 mm）与丰度相关性较弱. 沉积物小粒径（< 0.5 mm和0.5~1 mm）微塑料与丰度的相关性高于表层水. 原因可能是在水环境中, 微塑料大多参与水力作用. 然而, 在沉积物中, 微塑料可能更容易受到有机物和微生物的影响. 虽然沉积物在水环境中的停留时间一般较短, 但沉积物受到的作用力更强, 滞留时间更长, 因此总丰度与较小粒径之间的关系更密切. 纤维状微塑料可能与生活污水, 尤其是洗涤衣物污水中所含有的大量衣物纤维有关. 实地考察发现, 当地村民常在河边洗涤衣物. 观察到薄膜状微塑料和白色微塑料具有显著相关性（P < 0.05）, 原因可能是在农业活动中, 薄膜状白色塑料常作为地膜和大棚膜使用. 样品微塑料中PP和PE的占比高也说明了这一来源.
3 生态风险评估PLI的计算结果表明（图 8）, 枯水期PLI值为1.70~3.18, 平均值为2.39；丰水期PLI值为1.00~2.47, 平均值为1.89. 评估结果显示, 丰水期除采样点S4、S5、T9和T10外, 均处于轻度污染, 研究区总体污染水平为轻度污染. 然而在枯水期, 除T1和T7外, 均处于中度污染, 研究区总体污染水平也为中度污染. 总体而言, 渭河流域关中段表层水处于轻度至中度污染. 枯水期的微塑料污染负荷值显著高于丰水期（P < 0.05）. 低于南海表层水（PLI=6.64）[56]、中国山东胶州湾（PLI=14.2）[57]和印度马纳尔湾（PLI=24.63）[58].
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图 8 渭河流域关中段微塑料风险指数（PLI） Fig. 8 Pollution load index(PLI) of Guanzhong section of the Weihe River Basin |
对于沉积物, 枯水期PLI值为1.10~3.97, 平均值为2.49；丰水期PLI值为1.00~2.58, 平均值为1.75. 结果表明, 枯水期大部分采样点处于中度和中至高污染. 丰水期除采样点T6、T7外, 均处于轻度污染. 总体而言, 渭河流域关中段沉积物PLI高于黄河三角洲（0.04~0.96）[59]和上海淀山湖（PLIzone=0.32）[60], 低于印度马哈纳迪河（3.52~8.41）[61].
根据表 1的毒理数据进行微塑料SSD绘制. 拟合结果为F（X0）= 0.019, A = 0.908, xc = 5.06, w=2.46, 决定系数R2 =0.970, 大于《淡水水生生物水质基准制定技术指南》要求的0.6. 拟合曲线如图 9所示, 物种敏感性自下而上增高. 按照微塑料毒性作用大小排序依次为：莱茵衣藻、狸藻、小球藻、蛋白核小球藻、草鱼、水华鱼腥藻、剑尾鱼、河蚬、网纹蚤、圆水蚤、斑马鱼、浮萍、近头状尖胞藻、鲤鱼、虹鳟和钩虾. 最终得到表层水HC5=65.85 items·L-1. 在此丰度阈值下, 能够保护95%的水生物种不受微塑料毒性影响. 本研究HC5远低于美国五大湖区（547 items·L-1）[62], 与长江流域（61.5 items·L-1）相当[63]. 预测无效应丰度PNECw=65.85/5=13.17 items·L-1.
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图 9 物种敏感性拟合曲线 Fig. 9 Species sensitivity fitting curve |
渭河流域关中段表层水中, 所有样点微塑料丰度均小于PNECw, 因此渭河流域关中段表层水的微塑料造成的生态风险可以忽略. 然而, 河流生态系统的生态风险在未来可能会升级, 随着时间的推移, 微塑料的积累可能导致更大的暴露和生态毒理学风险[64]. 因此, 表层水环境中微塑料的潜在风险仍然存在. 鉴于微塑料具有难以降解的性质, 渭河沿岸地区仍然需要对塑料垃圾的排放实施更为严格的管理措施, 以防止微塑料丰度增加对渭河水生生物造成不可恢复的损害.
目前, 已有大量研究确定了微塑料通过水相暴露的环境风险[64 ~ 66]. 虽然大量评估微塑料风险的工作都包括对远洋和底栖生物的毒性评估, 但通常只考虑了通过水相的暴露. 对于通过沉积阶段暴露的底栖生物物种, 很少进行过系统的风险评估[67]. 沉积物微塑料对于底栖生物的毒理数据在文献中尤其少见（无论是海洋环境还是淡水环境）. 这一缺失使得很难通过构建SSD来确定沉淀物的PNEC. 针对这一问题, 许多学者开始对沉积物PNEC的研究. Van cauwenberghe等[68]根据未观测到的影响丰度（NOEC）值（NOEC为5.4 × 105 item·kg-1）除以1 000的评估因子, 确定了海洋沉积物的PNEC为540 item·kg-1. Everaert等后来也应用540 item·kg-1作为海洋环境沉积物中微塑料的安全丰度[69]. 然而, 到目前为止, 淡水沉积物的安全阈值尚未确定. 如果使用海洋沉积物的PNEC作为淡水沉积物的代表, 在目前的研究中, 枯水期几乎每个采样地点的微塑料丰度均高于PNEC, 丰水期也有近一半采样点高于此PNEC. 然而, 此PNEC值是基于海洋生物开发的, 是否能将其应用于淡水生物还有待研究. 因此, 在本研究中淡水环境沉积物HC5采用Redondo-Hasselerharm等[67]利用体积矫正后的结果（4.9×109 item·kg-1）, AF选择为5, 求得PNECs=9.8×108 item·kg-1. 在此PNEC下, 求得各点的沉积物风险商极低, 几乎可以认为沉积物中微塑料的生态风险可以忽略不计.
SSD法摒弃了过去风险评估中仅依赖单一受体（物种）和单一化学污染物的方式, 通过选择特定的概率分布, 从生态效应的视角来描述和分析微塑料的毒性作用, 这在一定程度上解决了传统微塑料风险评估方法中存在的不确定性问题. 然而该方法也存在一定缺陷. 考虑到实验室环境与实际环境存在差异, 并且在实验室实验中为了有较好的效果往往使用了较高的暴露丰度, 这可能会导致风险评估中所使用的生态毒理数据可靠性降低. 未来在进行微塑料毒理学实验的过程中, 研究人员应当提升实验标准, 使得实验结果更加符合实际环境[70].
通过PLI的计算, 发现沉积物具有更高的生态风险. 这可能是因为在构建SSD曲线时, 人们特别考虑了微塑料对生物的潜在影响, 而底栖动物可能较少地从沉积物中摄取微塑料. 尽管微塑料的丰度较高, 但这并不会对底栖动物产生不良影响. 这也再次证明了未来在进行风险评估时, 丰度不是唯一需要考虑的指标, 对于生物的潜在风险也是不应忽视的重要因素.
4 结论（1）渭河流域关中段表层水中微塑料丰度范围为1.02~10.32 items·L-1, 丰度分布具有时空差异性：枯水期[（5.86±1.41）items·L-1] > 丰水期[（3.67±1.36）items·L-1]. 表层水以小粒径微塑料（< 0.5mm和0.5~1mm）、纤维、有色和透明为主.
（2）渭河流域关中段沉积物中微塑料丰度范围为220.3~2 840.4 items·kg-1. 丰度分布具有时空差异性：枯水期[（1 162±629）items·kg-1] > 丰水期[（580±231）items·kg-1]. 微塑料主要以小粒径（< 0.5mm）、透明和纤维类为主.
（3）河流表层水和沉积物中微塑料的主要化学构成包括聚乙烯（PE）、聚丙烯（PP）以及聚苯乙烯（PS）聚合物, 它们共同占据了总数量的80%以上；表层水体微塑料污染负荷指数（PLI）分布在1.0~3.2范围内, 总体污染风险处于轻度至中度污染；两个时期沉积物污染负荷指数（PLI）均在1.0~4.0范围内, 总体生态风险处于中至高污染. 物种敏感度分布法（SSD）表明表层水和沉积物中微塑料造成的生态风险可以忽略.
| [1] | Long Z X, Pan Z, Jin X L, et al. Anthropocene microplastic stratigraphy of Xiamen Bay, China: a history of plastic production and waste management[J]. Water Research, 2022, 226. DOI:10.1016/j.watres.2022.119215 |
| [2] | Thompson R C, Olsen Y, Mitchell R P, et al. Lost at sea: where is all the plastic?[J]. Science, 2004, 304(5672). DOI:10.1126/science.1094559 |
| [3] | Siegfried M, Koelmans A A, Besseling E, et al. Export of microplastics from land to sea. A modelling approach[J]. Water Research, 2017, 127: 249-257. |
| [4] | Arienzo M, Ferrara L, Trifuoggi M. The dual role of microplastics in marine environment: sink and vectors of pollutants[J]. Journal of Marine Science and Engineering, 2021, 9(6). DOI:10.3390/jmse9060642 |
| [5] | Villanova-solano C, Díaz-peña F J, Hernández-sánchez C, et al. Beneath the water column: uncovering microplastic pollution in the sublittoral coastal sediments of the Canary Islands, Spain[J]. Journal of Hazardous Materials, 2024, 465. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.133128 |
| [6] | Rafa N, Ahmed B, Zohora F, et al. Microplastics as carriers of toxic pollutants: source, transport, and toxicological effects[J]. Environmental Pollution, 2024, 343. DOI:10.1016/j.envpol.2023.123190 |
| [7] | Eo S, Hong S H, Cho Y, et al. Spatial distribution and historical trend of microplastic pollution in sediments from enclosed bays of South Korea[J]. Marine Pollution Bulletin, 2023, 193. DOI:10.1016/j.marpolbul.2023.115121 |
| [8] | Berlino M, Mangano M C, De vittor C, et al. Effects of microplastics on the functional traits of aquatic benthic organisms: a global-scale meta-analysis[J]. Environmental Pollution, 2021, 285. DOI:10.1016/j.envpol.2021.117174 |
| [9] | Keerthika K, Padmavathy P, Rani V, et al. Microplastics accumulation in pelagic and benthic species along the thoothukudi coast, south Tamil Nadu, India[J]. Marine Pollution Bulletin, 2023, 189. DOI:10.1016/j.marpolbul.2023.114735 |
| [10] | Schmidt L K, Bochow M, Imhof H K, et al. Multi-temporal surveys for microplastic particles enabled by a novel and fast application of SWIR imaging spectroscopy-study of an urban watercourse traversing the city of Berlin, Germany[J]. Environmental Pollution, 2018, 239: 579-589. DOI:10.1016/j.envpol.2018.03.097 |
| [11] |
李海燕, 杨小琴, 简美鹏, 等. 城市水体中微塑料的来源、赋存及其生态风险研究进展[J]. 生态环境学报, 2023, 32(2): 407-420. Li H Y, Yang X Q, Jian M P, et al. A critical review on the sources, occurrences and ecological risk of microplastics in urban waters[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2023, 32(2): 407-420. |
| [12] | Stanton T, Johnson M, Nathanail P, et al. Freshwater microplastic concentrations vary through both space and time[J]. Environmental Pollution, 2020, 263. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114481 |
| [13] | Huang C W, Li Y L, Lin C, et al. Seasonal influence on pollution index and risk of multiple compositions of microplastics in an urban river[J]. Science of the Total Environment, 2023, 859. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.160021 |
| [14] | Leusch F D L, Ziajahromi S. Converting mg/L to particles/L: reconciling the occurrence and toxicity literature on microplastics[J]. Environmental Science & Technology, 2021, 55(17): 11470-11472. |
| [15] | Jakubowska M, Białowąs M, Stankevičiūtė M, et al. Effects of different types of primary microplastics on early life stages of rainbow trout (Oncorhynchus mykiss)[J]. Science of the Total Environment, 2022, 808. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.151909 |
| [16] | Hao Y T, Sun Y F, Li M, et al. Adverse effects of polystyrene microplastics in the freshwater commercial fish, grass carp (Ctenopharyngodon idella): emphasis on physiological response and intestinal microbiome[J]. Science of the Total Environment, 2023, 856. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.159270 |
| [17] | Banaei M, Forouzanfar M, Jafarinia M. Toxic effects of polyethylene microplastics on transcriptional changes, biochemical response, and oxidative stress in common carp (Cyprinus carpio)[J]. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology & Pharmacology, 2022, 261. DOI:10.1016/j.cbpc.2022.109423 |
| [18] | Lei L L, Wu S Y, Lu S B, et al. Microplastic particles cause intestinal damage and other adverse effects in zebrafish Danio rerio and nematode Caenorhabditis elegans [J]. Science of the Total Environment, 2018, 619-620: 1-8. |
| [19] | Zhang Y K, Yang B K, Zhang C N, et al. Effects of polystyrene microplastics acute exposure in the liver of swordtail fish (Xiphophorus helleri) revealed by LC-MS metabolomics[J]. Science of the Total Environment, 2022, 850. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.157772 |
| [20] | Jaikumar G, Brun N R, Vijver M G, et al. Reproductive toxicity of primary and secondary microplastics to three cladocerans during chronic exposure[J]. Environmental Pollution, 2019, 249: 638-646. |
| [21] | Rani-borges B, Meitern R, TeesalU P, et al. Effects of environmentally relevant concentrations of microplastics on amphipods[J]. Chemosphere, 2022, 309. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.136599 |
| [22] | Yu H W, Zhang X L, Hu J W, et al. Ecotoxicity of polystyrene microplastics to submerged carnivorous Utricularia vulgaris plants in freshwater ecosystems[J]. Environmental Pollution, 2020, 265. DOI:10.1016/j.envpol.2020.114830 |
| [23] | Kalčíková G, Gotvajn A Ž, Kladnik A, et al. Impact of polyethylene microbeads on the floating freshwater plant duckweed Lemna minor [J]. Environmental Pollution, 2017, 230: 1108-1115. |
| [24] | Cao Q S, Sun W B, Yang T, et al. The toxic effects of polystyrene microplastics on freshwater algae Chlorella pyrenoidosa depends on the different size of polystyrene microplastics[J]. Chemosphere, 2022, 308. DOI:10.1016/j.chemosphere.2022.136135 |
| [25] | Li Y X, Liu S T, Ji Z Y, et al. Distinct responses of Chlorella vulgaris upon combined exposure to microplastics and bivalent zinc[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 442. DOI:10.1016/j.jhazmat.2022.130137 |
| [26] | Prata J C, Venâncio C, Girão A V, et al. Effects of virgin and weathered polystyrene and polypropylene microplastics on Raphidocelis subcapitata and embryos of Danio rerio under environmental concentrations[J]. Science of the Total Environment, 2022, 816. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.151642 |
| [27] | Li S X, Wang P P, Zhang C, et al. Influence of polystyrene microplastics on the growth, photosynthetic efficiency and aggregation of freshwater microalgae Chlamydomonas reinhardtii [J]. Science of the Total Environment, 2020, 714. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.136767 |
| [28] | Yokota K, Waterfield H, Hastings C, et al. Finding the missing piece of the aquatic plastic pollution puzzle: interaction between primary producers and microplastics[J]. Limnology and Oceanography Letters, 2017, 2(4): 91-104. DOI:10.1002/lol2.10040 |
| [29] | Fu L, Xi M, Nicholaus R, et al. Behaviors and biochemical responses of macroinvertebrate Corbicula fluminea to polystyrene microplastics[J]. Science of the Total Environment, 2022, 813. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.152617 |
| [30] | Wang G L, Lu J J, Li W J, et al. Seasonal variation and risk assessment of microplastics in surface water of the Manas River Basin, China[J]. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2021, 208. DOI:10.1016/j.ecoenv.2020.111477 |
| [31] | Zhang Z M, Wu X L, Zhang J C, et al. Distribution and migration characteristics of microplastics in farmland soils, surface water and sediments in Caohai Lake, southwestern plateau of China[J]. Journal of Cleaner Production, 2022, 366. DOI:10.1016/j.jclepro.2022.132912 |
| [32] | Scherer C, Weber A, Stock F, et al. Comparative assessment of microplastics in water and sediment of a large European river[J]. Science of the Total Environment, 2020, 738. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.139866 |
| [33] | Treilles R, Gasperi J, Tramoy R, et al. Microplastic and microfiber fluxes in the Seine River: flood events versus dry periods[J]. Science of the Total Environment, 2022, 805. DOI:10.1016/j.scitotenv.2021.150123 |
| [34] | Hu H, Jin D F, Yang Y Y, et al. Distinct profile of bacterial community and antibiotic resistance genes on microplastics in Ganjiang River at the watershed level[J]. Environmental Research, 2021, 200. DOI:10.1016/j.envres.2021.111363 |
| [35] |
范梦苑, 黄懿梅, 张海鑫, 等. 湟水河流域地表水体微塑料分布、风险及影响因素[J]. 环境科学, 2022, 43(10): 4430-4439. Fan M Y, Huang Y M, Zhang H X, et al. Distribution, risk, and influencing factors of microplastics in surface water of Huangshui River Basin[J]. Environmental Science, 2022, 43(10): 4430-4439. |
| [36] |
陈鸿展, 区晖, 叶四化, 等. 珠江广州段水体微塑料的时空分布特征及生态风险评估[J]. 生态环境学报, 2023, 32(9): 1663-1672. Chen H Z, Ou H, Ye S H, et al. Spatial-temporal distribution and ecological risk assessment of microplastics in the Guangzhou section of the Pearl River[J]. Ecology and Environmental Sciences, 2023, 32(9): 1663-1672. |
| [37] | Chen H, Jia Q L, Zhao X, et al. The occurrence of microplastics in water bodies in urban agglomerations: impacts of drainage system overflow in wet weather, catchment land-uses, and environmental management practices[J]. Water Research, 2020, 183. DOI:10.1016/j.watres.2020.116073 |
| [38] | Han M, Niu X R, Tang M, et al. Distribution of microplastics in surface water of the lower Yellow River near estuary[J]. Science of the Total Environment, 2020, 707. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.135601 |
| [39] | Lenaker P L, Baldwin A K, Corsi S R, et al. Vertical distribution of microplastics in the water column and surficial sediment from the Milwaukee River Basin to Lake Michigan[J]. Environmental Science & Technology, 2019, 53(21): 12227-12237. |
| [40] | Kurki-fox J J, Doll B A, Monteleone B, et al. Microplastic distribution and characteristics across a large river basin: Insights from the Neuse River in north Carolina, USA[J]. Science of the Total Environment, 2023, 878. DOI:10.1016/j.scitotenv.2023.162940 |
| [41] | Nihei Y, Ota H, Tanaka M, et al. Comparison of concentration, shape, and polymer composition between microplastics and mesoplastics in Japanese river waters[J]. Water Research, 2024, 249. DOI:10.1016/j.watres.2023.120979 |
| [42] | He B B, Goonetilleke A, Ayoko G A, et al. Abundance, distribution patterns, and identification of microplastics in Brisbane River sediments, Australia[J]. Science of the Total Environment, 2020, 700. DOI:10.1016/j.scitotenv.2019.134467 |
| [43] | Alam F C, Sembiring E, Muntalif B S, et al. Microplastic distribution in surface water and sediment river around slum and industrial area (case study: Ciwalengke River, Majalaya district, Indonesia)[J]. Chemosphere, 2019, 224: 637-645. DOI:10.1016/j.chemosphere.2019.02.188 |
| [44] | Winkler A, Antonioli D, Masseroni A, et al. Following the fate of microplastic in four abiotic and biotic matrices along the Ticino River (north Italy)[J]. Science of the Total Environment, 2022, 823. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.153638 |
| [45] |
胡嘉敏, 左剑恶, 李頔, 等. 北京城市河流河水和沉积物中微塑料的组成与分布[J]. 环境科学, 2021, 42(11): 5275-5283. Hu J M, Zuo J E, Li D, et al. Composition and distribution of microplastics in the water and sediments of urban rivers in Beijing[J]. Environmental Science, 2021, 42(11): 5275-5283. |
| [46] | Zhang Y T, Peng Y T, Xu S Z, et al. Distribution characteristics of microplastics in urban rivers in Chengdu City: the influence of land-use type and population and related suggestions[J]. Science of the Total Environment, 2022, 846. DOI:10.1016/j.scitotenv.2022.157411 |
| [47] |
许万璐, 范一凡, 钱新. 典型城市河网沉积物微塑料时空分布特征[J]. 环境科学, 2024, 45(4): 2142-2149. Xu W L, Fan Y F, Qian X. Spatial and temporal distribution of microplastics in the sediments of typical urban river network[J]. Environmental Science, 2024, 45(4): 2142-2149. |
| [48] |
陈圣盛, 李卫明, 张坤, 等. 香溪河流域微塑料的分布特征及其迁移规律分析[J]. 环境科学, 2022, 43(6): 3077-3087. Chen S S, Li W M, Zhang K, et al. Distribution characteristics of microplastics and their migration patterns in Xiangxi River Basin[J]. Environmental Science, 2022, 43(6): 3077-3087. |
| [49] | Li R L, Wang J M, Deng J, et al. Selective enrichments for color microplastics loading of marine lipophilic phycotoxins[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 459. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.132137 |
| [50] | Okamoto K, Nomura M, Horie Y, et al. Color preferences and gastrointestinal-tract retention times of microplastics by freshwater and marine fishes[J]. Environmental Pollution, 2022, 304. DOI:10.1016/j.envpol.2022.119253 |
| [51] |
董鹍, 饶之帆, 杨晓云, 等. 几种塑料的拉曼光谱检测[J]. 塑料工业, 2011, 39(6): 67-70. Dong K, Rao Z F, Yang X Y, et al. Determination of several plastic by Raman spectroscopy[J]. China Plastics Industry, 2011, 39(6): 67-70. |
| [52] | Rakib M R J, Hossain M B, Kumar R, et al. Spatial distribution and risk assessments due to the microplastics pollution in sediments of Karnaphuli River Estuary, Bangladesh[J]. Scientific Reports, 2022, 12(1). DOI:10.1038/s41598-022-12296-0 |
| [53] | Jiang Y, Zhao Y N, Wang X, et al. Characterization of microplastics in the surface seawater of the south Yellow Sea as affected by season[J]. Science of the total Environment, 2020, 724. DOI:10.1016/j.scitotenv.2020.138375 |
| [54] | Luo S, Wu H N, Xu J F, et al. Effects of lakeshore landcover types and environmental factors on microplastic distribution in lakes on the Inner Mongolia Plateau, China[J]. Journal of Hazardous Materials, 2024, 465. DOI:10.1016/j.jhazmat.2023.133115 |
| [55] | Pencik O, Molnarova K, Durdakova M, et al. Not so dangerous? PET microplastics toxicity on freshwater microalgae and cyanobacteria[J]. Environmental Pollution, 2023, 329. DOI:10.1016/j.envpol.2023.121628 |
| [56] |
李常军. 中国南海和东印度洋水体微塑料赋存、源汇和生态风险的研究[D]. 上海: 华东师范大学, 2022. Li C J. A study on the distribution, source to sink and ecological risk assessment of microplastics in water bodies of the South China Sea and eastern indian ocean[D]. Shanghai: East China Normal University, 2022. |
| [57] | Pan Z, Liu Q L, Jiang R G, et al. Microplastic pollution and ecological risk assessment in an estuarine environment: the Dongshan Bay of China[J]. Chemosphere, 2021, 262. DOI:10.1016/j.chemosphere.2020.127876 |
| [58] | Patterson J, Jeyasanta K I, Laju R L, et al. Microplastic in the coral reef environments of the Gulf of Mannar, India - characteristics, distributions, sources and ecological risks[J]. Environmental Pollution, 2022, 298. DOI:10.1016/j.envpol.2022.118848 |
| [59] |
耿娜, 赵广明, 张大海, 等. 黄河三角洲湿地表层沉积物中微塑料的分布、来源和风险评价[J]. 环境科学, 2023, 44(9): 5046-5054. Geng N, Zhao G M, Zhang D H, et al. Distribution, sources, and risk assessment of microplastics in surface sediments of Yellow River Delta Wetland[J]. Environmental Science, 2023, 44(9): 5046-5054. |
| [60] |
周刚, 徐晨烨, 沈忱思, 等. 微塑料在淀山湖水环境的污染分布、组成特征和生态风险[J]. 环境科学学报, 2022, 42(4): 214-224. Zhou G, Xu C Y, Shen C S, et al. Distribution, composition and ecological risks of microplastics in surface water of the Dianshan Lake[J]. Acta Scientiae Circumstantiae, 2022, 42(4): 214-224. |
| [61] | Patidar K, Ambade B, Verma S K, et al. Microplastic contamination in water and sediments of Mahanadi River, India: an assessment of ecological risk along rural-urban area[J]. Journal of Environmental Management, 2023, 348. DOI:10.1016/j.jenvman.2023.119363 |
| [62] | Koelmans A A, Redondo-hasselerharm P E, Mohamed Nor N H, et al. On the probability of ecological risks from microplastics in the Laurentian great lakes[J]. Environmental Pollution, 2023, 325. DOI:10.1016/j.envpol.2023.121445 |
| [63] | Yang H, Sun F H, Liao H Q, et al. Distribution, abundance, and risks posed by microplastics in surface waters of the Yangtze River Basin, China[J]. Environmental Pollution, 2023, 333. DOI:10.1016/j.envpol.2023.122086 |
| [64] | Adam V, Yang T, Nowack B. Toward an ecotoxicological risk assessment of microplastics: comparison of available hazard and exposure data in freshwaters[J]. Environmental Toxicology and Chemistry, 2019, 38(2): 436-447. |
| [65] | Besseling E, Redondo-Hasselerharm P, Foekema E M, et al. Quantifying ecological risks of aquatic micro- and nanoplastic[J]. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 2019, 49(1): 32-80. |
| [66] | Everaert G, De rijcke M, Lonneville B, et al. Risks of floating microplastic in the global ocean[J]. Environmental Pollution, 2020, 267. DOI:10.1016/j.envpol.2020.115499 |
| [67] | Redondo-hasselerharm P E, Rico A, Koelmans A A. Risk assessment of microplastics in freshwater sediments guided by strict quality criteria and data alignment methods[J]. Journal of Hazardous Materials, 2023, 441. DOI:10.1016/j.jhazmat.2022.129814 |
| [68] | Van cauwenberghe L, Claessens M, Vandegehuchte M B, et al. Microplastics are taken up by mussels (Mytilus edulis) and lugworms (Arenicola marina) living in natural habitats[J]. Environmental Pollution, 2015, 199: 10-17. |
| [69] | Everaert G, Van cauwenberghe L, De rijcke M, et al. Risk assessment of microplastics in the ocean: modelling approach and first conclusions[J]. Environmental Pollution, 2018, 242: 1930-1938. |
| [70] | Semmouri I, Vercauteren M, Van acker E, et al. Distribution of microplastics in freshwater systems in an urbanized region: a case study in Flanders (Belgium)[J]. Science of the Total Environment, 2023, 872. DOI:10.1016/j.scitotenv.2023.162192 |